1.9: Técnicas para Muestreo de Hábitat

Definimos hábitat como los recursos necesarios para apoyar a una población en el espacio y a través del tiempo (McComb 2007). Las especies dependen de una serie de recursos ambientales dentro de una unidad específica de espacio para su persistencia a largo plazo; estos recursos comprenden el hábitat de una especie. Todos estos recursos juegan un papel importante en la calidad del hábitat, y cualquier fluctuación en estos recursos puede afectar a una especie tanto a nivel individual como poblacional (Pulliam 1988). Los mandatos legislativos en Estados Unidos hacen que sea legalmente necesario monitorear hábitats, así como poblaciones de especies designadas como indicador de manejo o especies en peligro de extinción (por ejemplo, Ley de Política Ambiental Nacional, Ley de Especies Amenazadas, Ley Nacional de Manejo Forestal). Los inventarios repetidos o programas de monitoreo a largo plazo son excelentes enfoques para determinar las interacciones y dinámicas del uso del hábitat por un amplio conjunto de especies (Jones 1986). Un protocolo de monitoreo adecuadamente diseñado es apropiado para comprender y evaluar la dependencia a largo plazo de especies seleccionadas de diversos componentes del hábitat. El manejo que modifica o reduce la calidad del hábitat puede cambiar la aptitud general de un organismo y, en consecuencia, afectar el crecimiento de la población en su conjunto (McComb 2007). En consecuencia, los gerentes querrán identificar e incorporar las interacciones entre el hábitat y el cambio poblacional para tomar decisiones informadas de manejo a través de un proceso de manejo adaptativo (Barrett y Salwasser 1982).

La disponibilidad de recursos es dinámica para la mayoría, si no para todas las especies. En consecuencia, el desafío al desarrollar un protocolo de monitoreo es evaluar si los cambios en la ocurrencia, abundancia o aptitud en una población son independientes o relacionados con los cambios en la disponibilidad y calidad del hábitat (Cody 1985). Para evaluar las respuestas de animales o plantas a los cambios en la calidad del hábitat, los protocolos de monitoreo deben medir y documentar los elementos apropiados del hábitat. Muchos de estos atributos podrían incorporarse a los esfuerzos de monitoreo existentes asociados con cambios en la vegetación (por ejemplo, los esfuerzos de Inventario y Análisis Forestales del Servicio Forestal del USDA). Existen varias técnicas para medir las características del hábitat a nivel del sitio, la composición y las condiciones estructurales. Por ejemplo, el muestreo puntual y el muestreo lineal (por ejemplo, el método de intercepción de líneas) son dos métodos excelentes para recopilar datos sobre una serie de características del hábitat, como el porcentaje de cobertura vegetal, el tipo de sustrato y la complejidad horizontal o vertical (Jones 1986, Krebs 1989). El muestreo de parcelas y sin parcelas (por ejemplo, método punto-centro-cuarto) son técnicas más intensivas para determinar la densidad, composición y biomasa de diversos componentes del hábitat en un área (Krebs 1989). Estos datos pueden ser utilizados para caracterizar la composición y frecuencia de los componentes del hábitat para un área. Además, si estos puntos de muestreo son permanentes, entonces es posible documentar cambios en los componentes del hábitat a lo largo del tiempo. Esto es especialmente importante, ya que la capacidad de carga de un hábitat es dinámica y depende de una serie de recursos que pueden fluctuar debido a perturbaciones naturales (por ejemplo, alimentos, huracanes, enfermedades, etc.) y/o antropogénicas (por ejemplo, silvicultura, manejo del agua). Estas perturbaciones pueden ocurrir a una escala gruesa, afectando cientos de hectáreas y múltiples parches dentro de un paisaje, o a una escala más fina, afectando solo a un área pequeña dentro de un tipo de parche más grande. La forma en que una población responde a las perturbaciones y los cambios ambientales resultantes depende de los requerimientos de hábitat de la especie. El hecho de que un protocolo de monitoreo pueda determinar o no las causas del cambio poblacional será un resultado directo de su capacidad para monitorear el hábitat de esa especie.

Es importante diferenciar entre hábitat, que es específico de la especie, y un tipo de hábitat, que es una clasificación biofísica del ambiente que puede ser útil para comprender los posibles efectos en un conjunto de especies. Los tipos de hábitat se utilizan a menudo como sustitutos para el hábitat de una especie, pero este enfoque debe ser visto con precaución. El hábitat de una especie rara vez o nunca representa hábitat para otra especie dados los múltiples factores involucrados en la definición del hábitat de una especie (Johnson 1980).

Selección de una Escala Adecuada

Saber cómo una especie selecciona hábitat puede proporcionar pistas sobre qué elementos del hábitat medir a qué escala para garantizar la independencia entre las muestras y caracterizar con mayor precisión el hábitat de una especie. La selección de hábitat es un conjunto de comportamientos complejos que los individuos de una población han desarrollado a lo largo del tiempo para garantizar su estado físico. Estos comportamientos suelen ser innatos y han evolucionado para permitir que las poblaciones sean resilientes a las variaciones en las condiciones que ocurren a lo largo del tiempo (Wecker 1963). Estos comportamientos también suelen evolucionar de tal manera que cada especie selecciona hábitat de una manera que le permite reducir la competencia por los recursos con otras especies. Por lo que las presiones de selección evolutiva sobre cada especie, tanto abiótica como biótica, han llevado a las especies a desarrollar distintas estrategias de supervivencia y, por lo tanto, han vinculado la selección de hábitat y la dinámica poblacional

Algunas especies son generalistas de hábitat y pueden utilizar un amplio conjunto de alimentos y cubrir recursos. Estas especies tienden a ser altamente adaptables y se presentan en una amplia variedad de condiciones ambientales. Otras especies son especialistas en hábitat. Estas especies se adaptan para sobrevivir aprovechando el uso de un estrecho conjunto de recursos, los cuales están adaptados para usar de manera más eficiente que la mayoría de las otras especies. Considera dónde podrías encontrar salamandras primaverales en el este de Estados Unidos o salamandras torrenciales en el oeste de Estados Unidos. Ambas especies se encuentran en arroyos de cabecera claros y fríos y tienden a ser más abundantes donde la presión depredadora de los peces es mínima o inexistente. Los cambios a lo largo del tiempo en la ocurrencia y abundancia de ambas especies son de interés para los administradores debido a la preocupación de que las actividades de manejo forestal que reducen la cobertura del dosel y elevan las temperaturas de los arroyos podrían amenazar a las poblaciones de estas especies (Lowe y Bolger 2002, Vesely y McComb 2002 Sin embargo, es evidente que los generalistas y especialistas del hábitat son simplemente dos extremos de un espectro de estrategias de supervivencia de especies en paisajes enfrentados a climas variables, suelos, perturbaciones, competidores y depredadores.

Selección Jerárquica

Se han realizado muchos estudios para evaluar la selección de hábitat por especies de vida silvestre. Johnson (1980) sugirió que muchas especies seleccionaron hábitat en cuatro niveles y denominaron a estos niveles, selección de primer, segundo, tercer y cuarto orden (Figura 9.1). La selección de primer orden es la selección del rango geográfico. El rango geográfico define, literalmente, dónde en el mundo se puede encontrar esta especie. En nuestro ejemplo de la figura 9.1, los pájaros carpinteros pileados se encuentran en bosques de todo el este y oeste de América del Norte. Considerar dos extremos subraya la importancia de comprender la selección de primer orden: La Figura 9.2 muestra mapas de rango geográfico para dos especies, la salamandra de Weller, que se encuentra en bosques de abetos por encima de 1500 m (5000 pies) en el sur de los Apalaches, y los garbanzos de caperuza encontrados en todo el norte de EE. UU. sur de Canadá. Estas dos especies tienen rangos geográficos ampliamente divergentes y cualquier protocolo de monitoreo desarrollado debe considerar estas diferencias.

Figura 9.1. Selección jerárquica del hábitat según lo descrito por Johnson (1980). Este concepto generalizado se ilustra utilizando como ejemplo pájaros carpinteros pileados. Mapa de rango de la División de Recursos Biológicos del USGS, utilizado con permiso. Foto de pájaro carpintero pileado del Departamento de Pesca y Vida Silvestre de Washington, utilizada con permiso. Fotos proporcionadas por el Parque Nacional Shenandoah (Carpintero Pileated), Katja Schulz (Carpenter Ants) y Pixabay.com (Mount Shuksan) y publicadas bajo creative commons.

Figura 9.2. Mapas de rango para una especie geográficamente restringida, la salamandra de Weller (izquierda) y una especie cosmopolita, el garbanzo de cabeza negra (derecha). Mapas de la División de Recursos Biológicos del USGS. Fotos de Brian Gratwicke y Brendan Lally y publicadas bajo creative commons.

Considerar la importancia de las poblaciones de una especie en el centro vs la periferia de su área de distribución geográfica. Las poblaciones en la periferia pueden estar en hábitat de menor calidad si factores bióticos o abióticos están limitando su distribución. Pero recordemos que los entornos no son estáticos. Están cambiando constantemente. Los cambios climáticos, los sismos cambian la topografía, algunas especies llegan mientras que otras se van. Son aquellas poblaciones en la periferia de su área de distribución geográfica las que se encuentran en la primera línea de estos cambios. Por lo tanto, aunque puede ser tentador pensar en estas poblaciones periféricas como algo prescindibles, pueden ser críticas para el mantenimiento de la población ya que ocurren cambios a gran escala en la disponibilidad del hábitat. Dada la tasa contemporánea de cambio climático, estas poblaciones periféricas pueden ser aún más importantes en los próximos cientos de años (McArty 2001).

Aunque Johnson (1980) no describió la distribución de metapopulaciones como un nivel de selección, es importante darse cuenta de que dentro del rango geográfico, las poblaciones a menudo se distribuyen entre subpoblaciones más pequeñas e interactuantes que contribuyen a la persistencia poblacional general. En esta estructura, definida como metapopulación, el crecimiento, extinción y recolonización de y por subpoblaciones es una adaptación a los cambios en la calidad del hábitat causados por perturbaciones iterativas y rebrote. Es importante tener en cuenta la distribución de las subpoblaciones durante el desarrollo de un plan de monitoreo para asegurar que no solo las subpoblaciones se incluyan en el marco de monitoreo, sino que también se incluyan parches de hábitat adecuados no ocupados actualmente, así como la matriz interviniente.

Johnson (1980) describió la selección de segundo orden como el establecimiento de un rango de hogares: el área que un individuo o par de individuos utiliza para adquirir los recursos que necesita para sobrevivir y reproducirse. No todas las especies tienen rangos de hogar establecidos, pero la mayoría sí. Los individuos que tienen nidos, dormideros, hibernácula u otros lugares centrales para sus actividades diarias se mueven en un área alrededor de ese lugar central para adquirir alimentos, usar cobertura, beber agua y criar crías. Los rangos domésticos no son lo mismo que los territorios. Un territorio es el espacio, generalmente alrededor de un nido, que un individuo o pareja defiende de otros individuos de la misma especie y ocasionalmente de otros individuos de otras especies. Los territorios pueden ser congruentes con un área de distribución familiar, más pequeños (si solo se defiende un nido) o pueden no estar presentes en absoluto.

Las especies con mayor masa corporal necesitan más energía para sostener esa masa que las especies de menor cuerpo. Los herbívoros tienden a tener rangos domésticos más pequeños que los carnívoros del mismo tamaño, tanto porque la energía disponible para los herbívoros es más abundante como porque con cada aumento en el nivel trófico hay una disminución en la disponibilidad de energía. Los tamaños de los hogares también varían entre los individuos dentro de una especie. En términos generales, si los recursos alimenticios son menos abundantes o están más ampliamente distribuidos, el tamaño del rango de los hogares aumenta. Pero dentro de una especie el tamaño del rango del hogar tiene un límite superior que se rige por equilibrar la entrada de energía de los alimentos con la pérdida de energía por el movimiento entre los parches de alimentos. Por ejemplo, Thompson y Colgan (1987) reportaron mayores rangos de hogares para la marta estadounidense durante años de baja disponibilidad de presas que en años de alta disponibilidad de presas. En este ejemplo, para asegurar que las observaciones de la marta americana sean independientes entre sí, los sitios de muestra deben distribuirse de manera que ninguna marta individual sea probable que visite más de un sitio. Debido a que la marta puede ser difícil de detectar en algunos entornos, sin embargo, las submuestras dentro de los sitios de muestra pueden usarse para asegurar que la especie se detecte si está presente.

La selección de tercer orden es el uso de parches dentro de un rango de hogar donde hay recursos disponibles para satisfacer las necesidades de un individuo. Los biólogos a menudo pueden delinear un rango de hogar basado en movimientos diarios o estacionales observados de individuos que se dedican a su negocio de alimentarse, descansar y criar jóvenes. Pero esta zona no se utiliza en su totalidad. Más bien hay algunos lugares dentro del rango doméstico que se usan intensamente y otras partes del rango doméstico que rara vez se usan (Samuel et al. 1985). Se supone que la selección de estos parches representa la capacidad del individuo para encontrar y utilizar eficazmente recursos que le permitan sobrevivir y reproducirse. El muestreo en estos parches puede influir en la detectabilidad de una especie en la medida en que el muestreo dice más sobre los elementos y recursos del hábitat importantes para las especies de interés en lugar de la densidad o abundancia de una especie.

La selección de cuarto orden es la selección de alimentos específicos y recursos de cobertura adquiridos de los parches utilizados por el individuo dentro de su rango de hogar. Dada la elección entre los alimentos disponibles, una especie debe seleccionar con mayor frecuencia aquellos alimentos que confieran la mayor energía o nutrientes al individuo. Qué alimento o lugar de anidación seleccionar suele ser un compromiso entre disponibilidad, digestibilidad y riesgo de depredación (Holmes y Schultz 1988). Los factores que influyen en la selección de alimentos específicos y cubren recursos suelen estar relacionados con ganancias y costos energéticos, pero hay excepciones. La necesidad de ciertos nutrientes en ciertas épocas del año puede tener poco que ver con la energía y mucho que ver con la supervivencia y la forma física. Por ejemplo, las palomas de cola de banda buscan una fuente de sodio en los manantiales minerales para complementar su dieta durante la temporada de anidación (Sanders y Jarvis 2000).

Colectivamente, estos niveles de selección de hábitat influyen en la aptitud de individuos, poblaciones y especies. La calidad del hábitat depende no sólo de los recursos alimentarios y de cobertura, sino también del número de individuos en ese parche. Muchos individuos en un parche significan que hay menos recursos por individuo. La calidad del hábitat y la selección del hábitat dependen de la densidad. Por lo tanto, el muestreo de los elementos del hábitat debe considerar los efectos probables de la densidad de población sobre la probabilidad de detectar un recurso. La exploración por muestreo en un bosque con altas densidades de venados dará como resultado una estimación de la disponibilidad de exploración solo en relación con ese tamaño de población, y no con el potencial del bosque para proporcionar biomasa de exploración.

Datos Detectados de forma remota

Parte de la información sobre la disponibilidad de hábitat para especies seleccionadas se puede recopilar de manera eficiente en grandes áreas utilizando datos de detección remota. En la forma más simple, los mapas permiten a los usuarios definir mejor su marco de muestreo localizando y delineando áreas importantes y tipos de hábitat. Los usuarios pueden clasificar áreas en función de una variedad de características fisiográficas y pueden documentar información específica del sitio, como dormideros de invierno, charcas vernales y criaderos. Los datos de los mapas pueden basarse en una serie de fuentes que incluyen fotografías aéreas, imágenes satelitales, ortofotos o mapas planimétricos (Kerr 1986).

Fotografía Aérea

Los programas de monitoreo e inventario suelen utilizar la fotografía aérea para crear mapas. Generalmente, estos programas utilizan fotografías aéreas de escalas de 1/2,000 a 1/60,000 para fines de clasificación y planeación (Kerr 1986). Las fotografías aéreas no deben considerarse como mapas porque contienen grados inherentes de distorsiones radiales y topográficas. Por lo tanto, las fotografías aéreas deben corregirse por imprecisiones geométricas y direccionales. Sin embargo, muchos Sistemas de Información Geográfica (SIG) son capaces de corregir estos problemas. Los mapas ortofotos se utilizan comúnmente para proyectos de monitoreo a gran escala (que cubren 8,000-400,000 ha). Estos mapas son fotos aéreas corregidas con información topográfica superpuesta. Si están disponibles, estos tipos de datos pueden ser muy útiles durante el diseño de un esquema de muestreo. La fotografía aérea suele estar disponible en blanco y negro, color verdadero y color-infrarrojo (Figura 9.3).

Figura 9.3. Ejemplos de fotografías aéreas pancromáticas (blanco y negro), color verdadero e infrarrojas en color. Fuente de la foto: Unidad de Fotogrametría NCDOT. Las tres imágenes fueron adquiridas en una pasada el 10 de agosto de 2010 con una Cámara de Mapeo Digital Intergraph.

La fotografía aérea color-infrarroja es útil para identificar la vegetación ribereña y la vegetación estacionalmente dominante (Cuplin 1986, Kerr 1986). El uso principal de las fotografías infrarrojas en color es para analizar y clasificar los tipos de vegetación. Esto se debe a que la vegetación verde saludable es un reflector muy fuerte de la radiación infrarroja y aparece de color rojo brillante en las fotografías infrarrojas de color. Muchas veces, la fotografía aérea se toma en diferentes épocas del año, permitiendo comparaciones estacionales de tipos de vegetación (es decir, fotografía de hojas y hojas). Se pueden documentar diferencias anuales para describir los cambios en el área del hábitat y la composición a lo largo del tiempo

Aunque la fotografía aérea puede ser esencial en la creación de mapas para los tipos de hábitat y la clasificación de áreas, la precisión de estos mapas depende de la interpretación fotográfica por parte de los humanos. La clasificación errónea de los tipos de hábitat es un resultado común del error humano durante la interpretación fotográfica. En consecuencia, aunque la fotografía aérea es una herramienta indispensable para crear un marco de muestreo sobre grandes áreas geográficas, la precisión, confiabilidad y utilidad del mapa está influenciada por la pericia de los responsables de interpretar y clasificar la fotografía.

Imágenes Satelitales

Las imágenes satelitales se han convertido en un método popular para describir los tipos de vegetación bruta en grandes áreas geográficas (Figura 9.4). La mayoría de los datos de imágenes satelitales provienen del programa LANDSAT. El programa LANDSAT se refiere a una serie de satélites puestos en órbita alrededor de la Tierra para recopilar datos ambientales sobre la superficie terrestre (Richards y Jia 1999). El Departamento del Interior de Estados Unidos y la NASA iniciaron este programa bajo el nombre de Satélites de Tecnología de Recursos Terrestres. Espacialmente, estos datos consisten en elementos de imagen discretos, denominados píxeles, y se clasifican radiométricamente en niveles de brillo discretos (Richards y Jia 1999). Esta luz reflejada se registra en diferentes bandas de longitud de onda, cuyo número depende del tipo de sensor transportado por el satélite. Por ejemplo, LANDSAT 7 se lanzó en abril de 1999 y lleva el Enhanced Thematic Mapper Plus (ETM+), que produjo datos en 7 bandas específicas y 1 banda pancromática (Richards y Jia 1999).

Figura 9.4. Área de la Bahía de San Francisco, California. Esta imagen de Banda 3,2,1 muestra la escorrentía primaveral de las Sierras y otras montañas vecinas hacia la Bahía y hacia el Pacífico (Imagen del Proyecto Landsat 7, NASA).

El área que cubre cada píxel en el suelo se conoce como la resolución de esa imagen. El tamaño de píxel para los datos de imagen Landsat suele ser de 30 m ². Utilizando los datos digitales de reflectancia, estas imágenes pueden ser clasificadas inicialmente por humanos, pero posteriormente extrapoladas mediante clasificación por computadora, al resto de la imagen. Las imágenes satelitales producen datos digitales, lo que conlleva la ventaja distintiva de poder ser procesados por computadoras que pueden distinguir pequeñas diferencias de color de una manera consistente y fácilmente repetible.

Sin embargo, hay varios inconvenientes en el uso de imágenes satelitales. En general, las imágenes satelitales no proporcionan el detalle que se encuentra en la fotografía aérea (Kerr 1986). La interpretación y clasificación por computadora a menudo tiene dificultades para separar especies de vegetación o áreas de la misma reflectancia. Esto puede plantear un problema si se intenta clasificar áreas en función de una especie de planta. La escala de resolución de la imagen puede no ser suficiente para atender las necesidades del protocolo de monitoreo. Aunque las imágenes satelitales han demostrado ser útiles para los análisis regionales (ver Scott et al. 1993), el nivel de detalle espacial y resolución puede no ser apropiado para programas de monitoreo a pequeña escala.

Evaluación de precisión y veracidad en el suelo

La precisión de las imágenes satelitales depende de la veracidad terrestre y la posterior evaluación de la precisión. El proceso de clasificar esos amplios rangos de características ambientales en clases específicas, y a menudo simplificadas, de uso del suelo y cobertura del suelo conduce a errores inevitables en la clasificación. Tener una cuadrícula bien distribuida de encuestas de campo del Sistema de Posicionamiento Global (GPS) es un método útil para rectificar tales problemas. Este proceso, la veracidad terrestre, es una necesidad absoluta para cualquier mapa, independientemente de que el mapa se base o no en imágenes de satélite o fotografía aérea. Sin embargo, este método puede ser relativamente costoso si hay una gran cantidad de puntos de tierra en una extensa área geográfica. Recientemente, la videografía aérea se ha convertido en un método útil para evaluar la precisión de las imágenes Landsat. Este método consiste en sistemas de datos de video aerotransportados que etiquetan cada fotograma de video con coordenadas geográficas desde un GPS, proporcionando un método rentable y efectivo en el tiempo para obtener datos sobre comunidades vegetativas en grandes áreas geográficas (Graham 1993). Este método se puede combinar con procedimientos de veracidad en tierra, pero permite una menor dependencia de las encuestas de campo terrestres. Estos métodos de evaluación de precisión, y otros como ellos, permiten realizar análisis estadísticos rigurosos para producir mapas de uso del suelo y cobertura del suelo aceptablemente precisos. Es importante destacar que para utilizar legítimamente y crear mapas precisos basados en imágenes satelitales o fotografías aéreas, los protocolos de monitoreo deben incorporar la veracidad terrestre y la evaluación de la precisión.

Esquemas de clasificación de vegetación

La clasificación de la vegetación es un uso común de los datos cartográficos. Aunque la vegetación puede cambiar con el tiempo y puede no ser un medio particularmente útil para estratificar muestras, la estructura y composición de la vegetación a menudo están altamente relacionadas con la ocurrencia o abundancia de una especie. Los biólogos y gerentes suelen utilizar un enfoque jerárquico para estratificar los tipos de vegetación en base a la vegetación dominante y subdominante, la forma de relieve, la composición del suelo u otros factores que consideren pertinentes (Kerr 1986). Una vez determinado un criterio de clasificación, el paisaje se puede separar en unidades discretas para que las muestras puedan distribuirse en un número adecuado de tipos de hábitat que representan estratos en una muestra aleatoria estratificada. La estratificación de la vegetación puede arrojar información importante sobre el uso de diferentes tipos por una especie. El Comité de Inventario de Recursos de Columbia Británica ha esbozado un buen enfoque para la estratificación de la vegetación (Robinson et al. 1996):

1. Delinear el límite del área del proyecto.
2. Realizar una revisión bibliográfica de los requerimientos de hábitat de las especies focales. Si hay suficiente información disponible y precisa sobre los requisitos de hábitat de la especie, entonces es posible identificar aquellos componentes de la vegetación que se relacionan con la calidad del hábitat. Sin embargo, se debe tener precaución al confiar en asociaciones de hábitats de estudios previos ya que muchos estudios pueden no ser aplicables a la región de estudio.
3. Desarrollar un sistema de estratificación del hábitat que se espera que coincida con los requisitos del hábitat de las especies.
4. Utilice mapas, fotografías aéreas o imágenes satelitales para revisar y seleccionar unidades de muestra que reflejen el área de estudio.
5. Evaluar la disponibilidad de cada estrato de hábitat dentro del área de estudio. Si hay algún tipo de hábitat que sea inaccesible, entonces no se pueden hacer inferencias sobre tipos de hábitat similares en toda el área del proyecto.

Documentación consistente de sitios de muestra

Para monitorear con precisión los cambios en hábitat y poblaciones, los protocolos de monitoreo a largo plazo deben enfatizar un esquema de muestreo repetible. Hacer inferencias sobre una población a partir de una muestra tomada a lo largo del tiempo depende de la capacidad de un protocolo para volver a muestrear y volver a visitar el mismo conjunto de puntos de un año a otro. Los protocolos de monitoreo deben incorporar documentación consistente de sitios de muestreo en toda el área de estudio. Esto generalmente implica el uso de GPS, SIG y otros sistemas basados en computadora para el análisis, almacenamiento y recuperación de datos. El GPS es una herramienta valiosa para realizar estudios de campo y reubicar sitios de muestreo. Usando GPS, los investigadores pueden georeferenciar ubicaciones de sitios de muestra usando coordenadas de latitud, longitud o UTM. Junto con el GPS, se deben tomar notas cuidadosas sobre la ubicación y descripción de los sitios de muestreo. Estas notas deben ser reportadas de manera consistente y conservadas en los registros de las oficinas. La gestión de datos y la documentación siguen siendo un componente crítico de la supervisión de proyectos. Es de vital importancia que haya documentación y almacenamiento adecuados de las ubicaciones de los sitios de muestra para garantizar el éxito a largo plazo y repetible de los protocolos de monitoreo.

Mediciones terrestres de elementos de hábitat

A menudo, un marco de monitoreo se basará en datos de detección remota como un primer enfoque a escala gruesa para documentar el cambio seguido de un muestreo terrestre más detallado. Los cambios en la disponibilidad de recursos para las especies a menudo se predicen utilizando mediciones de elementos de hábitat y tipos de hábitat. Las mediciones del hábitat incluyen características abióticas y bióticas como roca, suelo, elevación, tipos de vegetación, enganches, cobertura del suelo y hojarasca. Estos datos se aplican a un tipo de hábitat específico, el cual se define como un área que se caracteriza por características abióticas y bióticas consistentes (Jones 1986). Para evaluar la disponibilidad del hábitat, se documentan varias mediciones a diversas escalas e incluyen (Jones 1986):

• tamaño de los sitios (área);
• ubicación y posición de los sitios de hábitat, incluida la distancia entre los sitios de hábitat y la heterogeneidad dentro de un área;
• influencias de borde creadas por interfaces de tamaño de hábitat y ecotonos;
• disponibilidad temporal de sitios de hábitat.

Estos datos son recolectados en diversas escalas; sin embargo, la escala relevante en la que recabar e interpretar estos datos será definida por el organismo (ver sección anterior).

La información que se relaciona con las influencias abióticas o bióticas sobre la especie se considera un elemento o componente del hábitat (Jones 1986). Estos elementos pueden ser mediciones altamente significativas en términos de la distribución, aptitud y estabilidad de una población a lo largo de su área de distribución. Los elementos de hábitat se caracterizan tanto espacial como temporalmente, y pueden representar un tipo de hábitat completo o un área específica ocupada por la especie. Algunos autores describen ejemplos de datos abióticos y bióticos que típicamente se incluyen: Cuplin 1986, Cooperrider 1986, Jones 1986 (Tabla 9.1):

Cuadro 9.1. Ejemplos de elementos de hábitat que deben considerarse al identificar tipos de vegetación y diseños de muestreo.

Característica Hábitat	Componentes de Hábitat
Forma de relieve y características físicas	Altitud, pendiente y aspecto promedio Cobertura rocosa superficial promedio, astrágalo y abundancia y tamaño de afloramientos rocosos Profundidad y composición del suelo Heterogeneidad vertical y horizontal de suelos y rocas
Características derivadas de la vegetación	Cobertura promedio de hojas y hojarasca por unidad de área Densidad y tamaño de enganches Restos leñosos muertos y caídos Altura, densidad y composición promedio de los tipos de vegetación Heterogeneidad vertical y horizontal de hojarasca, enganches y vegetación viva
Características físicas acuáticas	Patrón de flujo de corriente (riffles, albercas, deslizadores y cascadas) Volumen de flujo Ancho, profundidad y gradiente del arroyo Temperatura del agua Turbidez Superficie Estabilidad del canal de flujo

La medición e interpretación de los elementos del hábitat es fundamental para comprender las condiciones actuales y las condiciones futuras deseadas en parches y paisajes. En las secciones posteriores describimos algunas técnicas simples para medir la disponibilidad de elementos clave del hábitat, pero se puede encontrar información más completa sobre el muestreo de campo de los elementos del hábitat en Bookhout (1994), James y Shugart (1970), Hays et al. (1981) y Noon (1981).

Métodos para el muestreo en tierra de elementos de hábitat

Algunos elementos del hábitat son particularmente importantes para muchas especies dependiendo de su tamaño, distribución y abundancia. Estos incluyen: porcentaje de cobertura, altura, densidad y biomasa de árboles, arbustos, pastos, matorrales y madera muerta. Otros elementos del hábitat están asociados con solo unas pocas especies, como gradientes de arroyos (por ejemplo, castor; Allen 1983) y área basal del árbol (por ejemplo, pájaro carpintero velloso, Schroeder 1982). Lo siguiente constituye sugerencias para un ejercicio que le capacitará en algunos de los métodos de muestreo de hábitats más comunes:

Visita dos áreas con historias de manejo muy diferentes, como una tala reciente y un bosque no manejado. Primero, compare los elementos del hábitat entre los dos tipos de rodales. Luego elija un organismo en particular y, utilizando información de historia de vida, un modelo de índice de idoneidad del hábitat y un sistema de información geográfica, evalúe la calidad del hábitat de cada una para esa especie.

Muestreo Aleatorio

Probablemente la parte más importante del hábitat de muestreo es muestrear aleatoriamente dentro del área de interés (rodal, cuenca, sistema de arroyos, etc.). El muestreo sistemático o subjetivo puede introducir sesgos en sus estimaciones y conducir a conclusiones erróneas. En este ejemplo estarás muestreando dos rodales forestales, pero podrían ser humedales, praderas, o cualquier otra unidad de tierra o agua. Dentro de tu stand debes recolectar una muestra aleatoria de datos que describan los elementos del hábitat. Para los efectos de este ejercicio, recogerás datos de tres o más puntos localizados aleatoriamente en cada grada.

1. Usando una tabla de números aleatorios (casi todos los libros de estadísticas los tienen) primero selecciona un número de 3 dígitos que sea un rumbo de brújula (en grados) que te llevará al estrado. Si el número que seleccionas no te lleva a tu stand entonces selecciona otro número hasta que tengas un rodamiento que funcione.
2. Seleccione otro número de 3 dígitos que sea una distancia en metros. Usando su brújula para establecer el rumbo y ya sea una cinta métrica de 30 m o un ritmo, camine la distancia seleccionada aleatoriamente en la dirección del rodamiento asignado y establezca un punto de muestreo. Recopilarás datos de hábitat en este punto. Una vez que hayas completado la recolección de datos en este punto, repites el proceso de selección de números aleatorios tres o más veces en este stand y luego tres o más veces en el segundo stand.

Muestreo de vegetación

Densidad de medición

Uno de los elementos de hábitat más comunes que medirás es la densidad de elementos, generalmente árboles, enganches, troncos, arbustos u otras plantas. La densidad es simplemente un recuento de los elementos sobre un área específica. El recuento de plantas individuales en parcelas delimitadas por un marco de muestreo es el método más utilizado para estimar la frecuencia o densidad de las poblaciones de plantas. Las mediciones de biomasa vegetal también se pueden obtener a partir de los pesos secos de la vegetación recortada en parcelas con alturas estandarizadas, así como ancho y largo. Se pueden utilizar métodos fotográficos estandarizados (es decir, fotográficos) para capturar un registro visual de una unidad de muestreo que sea útil para estudios de monitoreo (Elzinga et al. 1998).

Los datos recolectados de las parcelas se ven afectados por el tamaño y la forma de la unidad de muestreo. Las parcelas cuadradas, conocidas como “cuadrantes”, y las parcelas circulares tienen relaciones limítro/interiores más pequeñas en comparación con las formas rectangulares de igual área. En hábitats heterogéneos, a menudo se ha encontrado que los datos recopilados en parcelas largas tienen menor varianza estadística que los datos de parcelas compactas de la misma área total (Krebs 1989).

El tamaño y la forma óptimos de una parcela diferirán según la forma de vida de la planta, las condiciones ambientales y los objetivos de la encuesta. Por lo general, la configuración óptima de la gráfica será aquella que proporcione la mayor precisión estadística (es decir, el error estándar más bajo) para un área determinada muestreada. Varios investigadores han desarrollado enfoques para determinar el tamaño y la forma de parcela más apropiados para una encuesta poblacional particular (Hendricks 1956, Weigert 1962). Krebs (1989) proporcionó una revisión útil de los métodos estandarizados de parcelas.

Al estimar la densidad de árboles, generalmente se contabilizarán todos los árboles en una parcela circular, generalmente de 0.04 ha (0.1 acres) de tamaño. Los plantones y arbustos altos generalmente se miden en una parcela de 0.004-ha (0.01-acre). Los arbustos pequeños y las plántulas de árboles generalmente se miden en una parcela de 0.0004-ha (0.001-acre).

1. Desde el centro de la parcela, mida en cada dirección cardinal (N, E, S, W) 11.3 m (37.2 pies) (el radio de una parcela de 0.04 ha [0.1-acre]). Marcar estos lugares con marcas.
2. Usando una cinta de diámetro o una varilla Biltmore, mida el diámetro a 1.3 m (4.5 pies) sobre el suelo de todos los árboles vivos en la parcela que tengan > 15 cm (6 pulgadas) de diámetro a la altura del pecho (dbh) y registre las especies de cada árbol. Repita este procedimiento para todos los árboles muertos > 15 cm dbh. Ampliar esta muestra a una ha (o acre) multiplicando las estimaciones por el factor de conversión adecuado, en este caso usando 25/1 convierte nuestro número a una estimación por ha (10/1 generará una estimación por acre). Este procedimiento, con los factores de conversión apropiados, puede repetirse para tamaños de parcela más pequeños para estimar componentes de hábitat muestreados de manera más tediosa, como el número de plántulas.

Estimación de cobertura porcentual

Use sus cuatro radios de 11.3 m (37.2 pies) como transectos, caminando a lo largo de cada uno y deteniéndose en cinco puntos equidistantes para estimar la cobertura del dosel. Hay una serie de técnicas disponibles para estimar la cobertura del dosel incluyendo alces (Garrison 1949) y densitómetros (Lemmon 1957). Un enfoque sencillo para estimar la cobertura es estimar la presencia o ausencia de vegetación utilizando un tubo de avistamiento (un trozo de tubo de PVC con cruceta) (James y Shugart 1970). En cada uno de los 20 puntos de tus transectos, mira directamente hacia arriba y ve si el punto de mira se cruza con vegetación (si es así registra un '1') o cielo (si es así, registra un '0'). Repita esto en cada uno de los cinco puntos de cada uno de los cuatro transectos. Contar el número de '1's registrados a partir de estos puntos. Dividir por 20 para estimar la proporción de la parcela cubierta por vegetación. Un enfoque similar para estimar la cobertura se puede utilizar mirando hacia abajo en lugar de hacia arriba, pero las estimaciones del suelo cubierto por pastos y matorrales a menudo utilizan técnicas algo diferentes. Un método para medir la cobertura del suelo para una especie vegetal es calcular el porcentaje de puntos en contacto con la especie objetivo a partir de una disposición estandarizada de puntos en la unidad de muestreo. La técnica utiliza marcas a intervalos fijos a lo largo de una cinta, o pasadores sostenidos a lo largo de un marco lineal colocado encima de la unidad de muestreo (es decir, marco puntual). Los puntos son particularmente útiles para estimar la cobertura de pastos cortos, parches densos de hierbas y otras especies de plantas bajas. Bonham (1983) revisa varios tipos de aparatos simples para estandarizar las observaciones puntuales y mejorar en gran medida la precisión de las mediciones de cobertura.

La cubierta de suelo y arbusto también se puede medir usando una cinta métrica de fibra de vidrio estirada tensa entre dos postes extremos. El topógrafo procede a lo largo de la cinta, registrando cada punto donde la cinta primero intercepta el plano vertical de cualquier parte de planta aérea de la especie objetivo, y luego el punto donde se interrumpe la intercepción con la especie objetivo. La cobertura se estima como un porcentaje de la longitud total de la cinta que intercepta la especie objetivo. Los puntos de intercepción se pueden observar de manera confiable a lo largo de la cinta hasta aproximadamente el nivel de los ojos; un nivel de personal o contratistas sostenido verticalmente y movido a lo largo de la cinta por el topógrafo puede extender la altura efectiva de las mediciones a 4 m o más. La posición de los postes finales debe estar permanentemente monumentada para garantizar que las re-mediciones se posicionen de manera confiable.

Estimación de la altura de los árboles

Usa un clinómetro con una escala porcentual (mira a través del visor y deberías ver dos escalas, con unidades dadas en ellas si miras hacia arriba o hacia abajo).

1. Camina 30 m (100 pies) desde la base del árbol u otro objeto que desees medir.
2. Mirando a través del buscador de vistas, alinee la línea horizontal en el visor con la parte superior del árbol. Registrar el número en la escala porcentual (arriba).
3. Mirando a través del buscador de vistas, alinee la línea horizontal en el visor con la base del árbol. Registrar el número en la escala de porcentaje (abajo).
4. Si el número superior es positivo y el número inferior es negativo (< 0) entonces suma los valores absolutos de estos dos números juntos para estimar la altura en pies.
5. Si el número superior es positivo y el número inferior también es positivo (> 0), entonces resta el valor absoluto del número inferior del número superior para estimar la altura en pies.

Estimación del área basal

El área basal es el área transversal de todos los tallos leñosos a 1.3 m (4.5 pies) sobre el suelo. Es una medida del dominio de árboles en un sitio. Cuanto mayor sea el área basal, mayor será la dominación por los árboles. Hay dos formas de estimar el área basal. Primero, puedes usar tus estimaciones de dbh de tu muestra de árboles (ver estimación de densidad, arriba) para calcular el área de cada tallo (a=3.1416*r ², donde r = dbh/2). Al sumar las áreas en una parcela de 0.04-ha (0.1-acre) y luego multiplicar el total por 25, se llega a una estimación de área basal por hectárea (multiplicar por 10 para estimar área basal por acre).

Alternativamente, puede usar un prisma de cuña (Figura 9.5) usando un método sin trama para estimar el área basal. Sostando el prisma sobre el centro de la parcela (no se pare en el centro), mire un árbol a través del prisma. Si la imagen que ves a través del prisma está conectada a la imagen del árbol fuera del prisma entonces cuenta el árbol y registra su especie. Si la imagen que ves a través del prisma se desconecta de la imagen fuera del prisma, entonces no grabes el árbol. Moviéndose en un círculo alrededor del prisma que continúe sosteniendo sobre el centro de la parcela, registre todos los árboles que tengan la imagen del prisma conectada a la imagen fuera del prisma independientemente de que caigan en la parcela de 0.04-ha (0.1-acre) o no. Contar el número de árboles que se registraron. Generalmente se utilizará un prisma de 10 factores, es decir, cada árbol contabilizado representa otros 10 árboles por acre. Multiplique el número de árboles contabilizados por 10 y esto estima el área basal en pies cuadrados por acre para este sitio. Sin embargo, existen otros prismas factoriales y pueden ser más apropiados para su encuesta dependiendo de las características específicas del hábitat que se muestree (Wensel et al. 1980).

Figura 9.5. Al usar un prisma de cuña tienes dos imágenes para comparar: la que ves a través del prisma y la de arriba o debajo del prisma. Si se superponen, se cuenta el árbol como un árbol 'in'. Si las imágenes no se superponen entonces el árbol no se cuenta. Imagen de Jesse Caputo y utilizada con su permiso.

Otra clase de técnicas “sin parcelas” utiliza mediciones para describir el espaciamiento de individuos en un área para estimar la densidad de población. Comúnmente denominadas “Métodos de Distancia”, estas técnicas se basan en el supuesto de que el número de individuos en una población se puede determinar midiendo la distancia promedio entre individuos, o entre individuos y puntos seleccionados aleatoriamente. Dos de las técnicas más utilizadas incluyen el Método de Cuartos Centrados en Puntos (Cottam y Curtis 1956) y el Método Wandering-Quarter (Cantana 1963). Los métodos de distancia se han utilizado comúnmente para estudios de vegetación, y se adaptan fácilmente a inventarios de plantas raras u otros organismos sésiles. La recolección de datos para encuestas basadas en métodos de distancia puede tener algunas ventajas prácticas sobre parcelas o transectos. Primero, los métodos de distancia no son susceptibles de contar errores que a menudo ocurren cerca de los límites de la parcela, por lo que pueden producir estimaciones de densidad más precisas. En segundo lugar, el tiempo y esfuerzo para lograr una muestra adecuada de mediciones de distancia en un área a menudo es menor que el requerido para buscar cada organismo objetivo en una parcela, aumentando así la eficiencia de la encuesta. Cottam y Curtis (1956) recomendaron un mínimo de 20 mediciones para estimar la densidad o abundancia poblacional utilizando el Método de Cuartos Centrados en Puntos. Sin embargo, siempre es prudente evaluar la adecuación del tamaño de la muestra empíricamente utilizando fórmulas ampliamente disponibles (Bonham 1989).

Muestreo de madera muerta

La madera muerta ha sido reconocida como un elemento de hábitat importante para muchas especies (McComb 2007). Existen varios métodos para el muestreo de madera muerta, pero el más completo utiliza el muestreo de intercepción lineal para generar estimaciones de una variedad de características de la madera muerta (Harmon y Sexton 1996). Los transectos de línea a menudo irradian desde el centro de una parcela y el diámetro de los troncos sobre los que caen se mide en el punto de intersección. Por lo general, también se hace una estimación de la clase de decaimiento (1-5) (McComb 2007). Los diámetros de los troncos de forma elíptica deben medirse en dos dimensiones y luego promediarse para obtener un solo valor. A continuación se utilizan estas mediciones. El volumen, el área proyectada y la superficie de las CWD pequeñas y grandes se pueden calcular utilizando las siguientes ecuaciones (Marshall et al. 2000; Marshall et al. 2003):

• Volumen/ha (m ³ /ha) = (π ²/(8*longitud transect)) * ∈ (diámetros logarítmicos ²)
• Área proyectada total/ha (m ² /ha) = ((50* π) /longitud del transecto) * (diámetros de logaritmo)
• Superficie total (m ² /ha) = ((50* π ²) /longitud del transecto) * ∈ (diámetros logarítmicos),

donde la longitud del transecto es en metros y el diámetro del tronco es en centímetros.

Estimación de biomasa

La biomasa de la vegetación generalmente se estima para proporcionar información sobre la disponibilidad de alimentos de invierno para los herbívoros. Varias especies, incluyendo ciervos, alces, alces y liebre, dependen más de estos recursos de exploración después de los senesces de vegetación. Los herbívoros generalmente solo comerán el crecimiento leñoso resultante de la temporada de crecimiento más reciente, y durante el invierno, esto incluye las ramitas y los cogollos, pero no las hojas.

Dentro de una parcela de 1.1 m (3.7 pies) de radio, use clippers para recortar todas las ramitas dentro de la parcela que han resultado de la temporada de crecimiento más reciente. Retira y desecha las hojas y coloca las ramitas en una bolsa. Regresa al laboratorio y pesa la bolsa con las ramitas. Retire las ramitas y pese la bolsa vacía. Restar el peso de la bolsa del peso de la bolsa + ramitas para estimar la biomasa por parcela de 0.0004-ha (0.001-acre). Multiplique este número por 2500 para estimar biomasa (kg) por ha (o 1000 para generar una estimación por acre). Debido a que la proporción de la biomasa alimenticia compuesta por agua puede variar de un periodo de la temporada de crecimiento al siguiente y de un año a otro, generalmente las muestras se secan al horno y luego se pesan para estandarizar estimaciones de biomasa.

Uso de estimaciones de elementos de hábitat para evaluar la disponibilidad de hábitat

Los datos agregados sobre la abundancia, los tamaños y la distribución de los elementos del hábitat ahora se pueden utilizar para estimar la disponibilidad del hábitat. Usando la tabla 9.2 y el pájaro carpintero velloso como ejemplo (si estás realizando este ejercicio, puedes usar tus propios números e información de especies de tus muestras de campo e investigación), considera cómo interpretarías estos datos. DeGraaf y Yamasaki (2001) describieron el hábitat de los pájaros carpinteros vellosos como:”... bosques con árboles vivos y muertos de 25-60 cm dbh; algunos árboles muertos o vivos deben ser mayores de 15 cm dbh para anidar”. Aunque ambos sitios contienen árboles y enganches de tamaño suficiente, los datos de cobertura del dosel en la tabla 9.2 sugerirían que la tala clara no funciona como un bosque. Por lo tanto, probablemente no lo consideraríamos un hábitat adecuado para los pájaros carpinteros vellosos (aunque ciertamente usan enganches en las aberturas a veces). Descripciones similares del hábitat están disponibles para muchas especies en América del Norte y Europa sp este tipo de evaluación subjetiva de la disponibilidad del hábitat se puede lograr fácilmente.

Cuadro 9.2. Comparación del promedio y rango de elementos de hábitat entre bosques claros (con un legado de árboles vivos y muertos) y bosques sin cortar, Cadwell Forest, Pelham, MA.

	Clearcut	Bosque maduro
Árboles > 15 cm/ha	3 (0-6)	308 (234-412)
Snags > 15 cm/ha	1 (0-2)	22 (4-43)
Área basal/ha	2.4 (0-3)	16 (12-18)
Cubierta de dosel (%)	4 (0-7)	95 (90-100)
Altura del dosel (m)	23 (18-34)	27 (23-33)
Navegar (kg/ha)	1234 (554-2600)	387 (122-788)

Uso de estimaciones de elementos de hábitat para evaluar la idoneidad del hábitat

Además de usar sus datos para entender si un sitio podría ser utilizado por una especie, se han desarrollado modelos de índice de idoneidad del hábitat para comprender si algunos sitios podrían proporcionar un hábitat más adecuado que otros (por ejemplo, Schroeder 1982). Muy pocos de estos modelos han sido validados, especialmente no utilizando la aptitud como variable de respuesta. Sin embargo, representan hipótesis basadas en el supuesto de que existe una relación positiva entre el índice y la capacidad de carga del hábitat. En el caso del pájaro carpintero velloso, su idoneidad de hábitat se basa en dos índices: área basal arbórea (Figura 9.6) y densidad de enganches > 15 cm dbh (Figura 9.7). Considerando primero el rodal sin cortar Cuadro 9.2), señalar que hay un promedio de 16 m ² /ha de área basal y 22 enganches por ha (8.8 por 0.4 ha). La puntuación del índice de idoneidad correspondiente para cada variable es de 1.0 y se calcula la idoneidad general del hábitat (en este caso) como el mínimo de los dos valores. De ahí que este sea un hábitat muy bueno para los pájaros carpinteros vellosos. Sin embargo, en el claro reciente, el índice de idoneidad para enganches es de aproximadamente 0.1 y para el área basal es de aproximadamente 0.2. De ahí que la idoneidad general en el corte claro reciente para esta especie sea de 0.1; de acuerdo con este índice, es tanto inadecuada en general como mucho menos adecuada en relación con el rodal sin cortar. Además, en el reciente corte claro, la densidad de enganches, que tiene la puntuación de índice más baja, es el factor que más limita la calidad del hábitat para los pájaros carpinteros vellosos. La mejor manera de utilizar este tipo de modelos es comparar la idoneidad del hábitat de un sitio con otro en lugar de como datos definitivos pertinentes a la abundancia, densidad o aptitud de las especies. Tampoco es justificable utilizar los puntajes de idoneidad del hábitat como base para los juicios de valor; de hecho, si usáramos esta técnica para evaluar la idoneidad del hábitat para las liebres con raquetas de nieve, entonces podríamos encontrar que el corte claro reciente es un hábitat mucho mejor.

Figura 9.6. Relación de idoneidad de hábitat para pájaros carpinteros vellosos para uno de los dos índices de idoneidad: área basal. Reredactado de Schroeder (1982). Foto de Mike's Birds y publicada bajo creative commons.

Figura 9.7. Relación de idoneidad de hábitat para pájaros carpinteros vellosos para uno de los dos índices de idoneidad: densidad de enganches. Reredactado de Schroeder (1982).

Evaluación de la distribución del hábitat a través del paisaje

A menudo es tan importante saber si los parches son hábitat adecuado para una especie y cómo se disponen en un paisaje. En la figura 9.8, un bosque de 490 ha se ha dividido en tipos de hábitat a partir de la cubierta del sobresuelo y la estructura de rodales. Se tomaron muestras de campo en 117 puntos distribuidos por el bosque y se muestrearon los elementos del hábitat en cada punto. Los valores del índice de idoneidad del hábitat se calculan en cada punto y se extrapolan a los tipos de hábitat tal como se muestra en esta figura para ilustrar cómo se puede mostrar la disponibilidad de hábitat para una especie sobre un paisaje. Un patrón diferente surgiría para otras especies usando este mismo enfoque, y éstas tendrían que ser superpuestas sobre parches utilizados como base para el manejo. Además de sintetizar la información de monitoreo para mostrar cambios en los patrones espaciales, este tipo de mapas pueden guiar la planificación de las actividades de manejo con el fin de lograr patrones de hábitat que conduzcan a una condición futura deseada para el paisaje.

Figura 9.8. Un ejemplo de un mosaico de parches de hábitat de idoneidad variable basado en la extrapolación de datos de inventario terrestre a parches digitalizados en Cadwell Memorial Forest, Pelham, Massachusetts.

Vinculación de datos de inventario a imágenes de satélite y SIG

Ohmann y Gregory (2002) describieron una técnica llamada enfoques de gradiente vecino más cercano (GNN) para poblar celdas ráster en imágenes de satélite con datos de parcelas terrestres (Figura 9.9). Utilizaron análisis de gradiente directo e imputación del vecino más cercano para atribuir atributos detallados del suelo de la vegetación a cada píxel en un mapa digital de paisajes (Figura 9.10). El método de gradiente vecino más cercano integra mediciones de vegetación a partir de cuadrículas regionales de parcelas de campo, datos ambientales mapeados e imágenes Landsat Thematic Mapper (TM) (Ohmann y Gregory 2002). Normalmente se cuestiona la precisión de los mapas creados con este enfoque, pero a nivel regional, las predicciones mapeadas representan muy bien la variabilidad en los datos de la muestra y predicen área por tipo de vegetación con precisión en muchos bosques donde se ha probado el abordaje. Por ejemplo, la precisión de predicción para la ocurrencia de especies arbóreas y varias medidas de estructura y composición de la vegetación fue buena a moderada en la Cordillera de la Costa de Oregón (Ohmann y Gregory 2002) Los mapas de vegetación producidos con el método de gradiente vecino más cercano a menudo se utilizan para el monitoreo a nivel regional, la planificación y el análisis de políticas. Su utilidad disminuye a medida que se utilizan en escalas espaciales más pequeñas.

Figura 9.9. Se utiliza una distribución de parcelas terrestres como base para imputar estimaciones terrestres de estructura y composición a ubicaciones no medidas utilizando un enfoque GNN. De Ohmann y Gregory (2002) y utilizado con permiso de J. Ohmann.

Figura 9.10. Pasos en el método de gradiente vecino más cercano. De Ohmann y Gregory (2002) y utilizado con permiso de J. Ohmann.

Los resultados de los mapas generados con el enfoque GNN pueden ser reclasificados en un número casi infinito de formas para representar la disponibilidad de hábitat para diversas especies en grandes áreas (figura 9.11). Con monitoreo repetido de parcelas terrestres y adquisición sincrónica de datos de imágenes satelitales, se pueden desarrollar nuevas proyecciones de disponibilidad de hábitat a lo largo del tiempo para comprender trayectorias de cambio. Además, al vincular los datos de la parcela del suelo con modelos de crecimiento de la vegetación, los cambios en la estructura y composición de la vegetación y el hábitat resultante pueden proyectarse hacia el futuro bajo diversos supuestos sobre el uso del suelo, perturbaciones naturales u otras tensiones ambientales (Spies et al. 2007).

Figura 9.11. Un ejemplo de aplicación de modelos de idoneidad de hábitat a una ecorregión usando datos basados en GNN de la Cordillera de la Costa de Oregón y proyectando cambios de hábitat a 100 años en el futuro para búhos manchados del norte (SPOW), murrelets veteados (MAMU, topillos de árboles rojos (RTVL), líquenes de baja movilidad (LMLI), papamoscas de lados olivos (OSFL) y los pájaros azules occidentales (WEBL). De Spies et al. (2007) y utilizado con permiso de T. Spies.

Medición de la estructura y el cambio del paisaje

Además de evaluar los elementos del hábitat a diversas escalas espaciales a lo largo del espacio y el tiempo, se puede monitorear el patrón de parches en los paisajes. La suposición a menudo hecha por los ecologistas paisajistas es que el patrón influye en el proceso y los procesos crean patrones. En consecuencia, el conocimiento de aspectos de los patrones del paisaje como las características de los parches (tamaño, forma, bordes, etc.) y entre parches (riqueza, diversidad, disposición) puede ser informativo a la hora de inferir cómo los procesos podrían verse influenciados por los cambios en el patrón del paisaje. Una herramienta utilizada a menudo para generar mediciones del patrón de paisaje es FRAGSTATS (McGarigal et al. 2002). FRAGSTATS cuantifica la extensión y configuración de parches en un paisaje. El usuario debe definir la base para el análisis, incluyendo la extensión (límites externos) y el grano (el nivel de detalle más fino) en el paisaje. Todos los parches en un paisaje deben clasificarse de una manera que sea lógica a los objetivos del análisis (por ejemplo, relacionados con el hábitat de una especie o grupo de especies). FRAGSTATS calcula 3 grupos de métricas. Para un mosaico de paisaje dado, FRAGSTATS calcula varias métricas para: (1) cada parche en el mosaico; (2) cada tipo de parche (clase) en el mosaico; y (3) el mosaico del paisaje en su conjunto (McGarigal et al. 2002. Estas métricas pueden convertirse fácilmente en la base para el monitoreo a largo plazo para evaluar los cambios en los patrones del paisaje y permitir la inferencia de cambios en los procesos del paisaje.

Resumen

El muestreo efectivo del hábitat dentro de un marco de monitoreo requiere que se definan los elementos clave del hábitat para la especie (o especie). Hábitat es un concepto específico de especie, por lo que a menos que el monitoreo se centre en los tipos de hábitat (una clasificación biofísica del ambiente), entonces un conjunto de elementos del hábitat debe ser identificado como importante para uno de los cuatro niveles de selección de hábitat: rango geográfico, área de distribución familiar, parches de recursos o recursos de hábitat. El muestreo de estos elementos del hábitat debe considerar estas escalas de selección de hábitat al definir el grano y la extensión de un marco de monitoreo para las especies de interés. A menudo, los datos de detección remota se utilizan como primera evaluación de parches de hábitat, pero los datos de las parcelas terrestres generalmente se estratifican por tipos de parches identificados a partir de datos de detección remota. Los datos de parcelas terrestres pueden proporcionar información más detallada sobre la disponibilidad de elementos de hábitat cuando se extrapolan a tipos de parches específicos, o pueden usarse para poblar una capa SIG usando enfoques de gradiente vecino más cercano. Los datos de detección remota, los datos de parcelas terrestres y las capas SIG interpretadas como hábitat para las especies de interés pueden usarse para monitorear los cambios a lo largo del tiempo en la disponibilidad del hábitat de una especie. Del mismo modo, los cambios en el patrón de la estructura del paisaje pueden evaluarse a lo largo del tiempo para comprender cómo los cambios en el patrón podrían influir en procesos ecológicos clave en el paisaje. FRAGSTATS es una herramienta de uso común para realizar tales evaluaciones.

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